Mise au point d'un indicateur de risque de contamination des eaux de surface par les pesticides, à l'échelle du petit bassin versant

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Mise au point d’un indicateur de risque de

contamination des eaux de surface par les pesticides, à

l’échelle du petit bassin versant

C. Magdelénat

To cite this version:

C. Magdelénat. Mise au point d’un indicateur de risque de contamination des eaux de surface par les pesticides, à l’échelle du petit bassin versant. Sciences de l’environnement. 2009. �hal-02591932�

Cemagref, centre de Lyon

Mise au point d’un indicateur

de risque de contamination des eaux de

surface par les pesticides,

à l’échelle du petit bassin versant

Vue du bassin versant de la Fontaine du Theil, Ille-et-Vilaine (source Cemagref)

_____________

Mémoire de Fin d’Etudes présenté pour l’obtention du diplôme

d’Ingénieur de l’Agriculture et de l’Environnement

______________

Réalisé par Céline MAGDELÉNAT

Juin 2009

Promotion

INDRE

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REMERCIEMENTS

Tout d’abord, j’adresse mes remerciements chaleureux à ma maître de stage Nadia CARLUER, responsable de l’équipe Pollutions Diffuses au Cemagref de Lyon, pour son encadrement du stage. Je la remercie également de tous ses conseils et de sa grande disponibilité.

Je souhaite ensuite remercier les autres membres de l’équipe Pollutions Diffuses pour l’ambiance conviviale qui régnait dans la mezzanine : Véronique GOUY, Jean-Joël GRILL, Guy LE HENAFF, Claire LAUVERNET, Lucie LIGER, Mohammed HADJAB, ainsi que les non permanents : Christine, Marie, Romain et Karine. Un merci tout particulier à Claire, Christine, Marie et Karine pour leur aide en informatique. Je remercie aussi de façon générale toutes les personnes qui ont contribué au bon déroulement de mon stage.

Je remercie enfin l’ensemble du personnel du Cemagref de Lyon pour son accueil sympathique. CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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RESUME

Mise au point d’un indicateur de risque de contamination des eaux de surface par les

pesticides, à l’échelle du petit bassin versant

L’utilisation massive des produits phytosanitaires dans l’agriculture moderne entraîne des pollutions des ressources en eau, néfastes pour la santé humaine et les écosystèmes. Il y a donc un besoin d’outils permettant d’évaluer le risque de contamination des eaux de surface par les produits phytosanitaires et l’efficacité des plans d’action envisageables. La plupart des indicateurs de risque est élaborée à l’échelle de la parcelle et ne prend pas en compte le délai application/pluie. De nouveaux outils, intégrant la dynamique spatiale et temporelle des processus de transfert sur un bassin versant, s’avèrent donc nécessaires.

Cette étude est un travail prospectif dans l’élaboration d’un indicateur de risque de contamination des eaux de surface à l’échelle du bassin versant. Afin de prendre en considération les dimensions spatiales et temporelles, l’indicateur s’appuie sur des résultats de modélisation. Le bassin versant de la Fontaine du Theil (Bretagne), sert de support à cette démarche.

Dans une première phase, un modèle parcellaire de transfert de pesticides a été appliqué sur plusieurs scénarios, définis selon les caractéristiques des parcelles (pédologie, culture) et les conditions climatiques. Dans une seconde phase, une méthode a été développée pour agréger les pertes en pesticides et les volumes d’eau à l’échelle du bassin. Elle intègre le fait que les flux sortants d’une parcelle puissent être atténués par différents éléments du paysage (bandes enherbées, haies, parcelles adjacentes) en les modérant par des coefficients de transfert. Les premiers résultats montrent qu’à l’échelle du bassin versant, les pertes sont surestimées et les volumes sous-estimés par rapport aux mesures. Tant la modélisation à la parcelle que la méthode d’agrégation nécessitent d’être affinées, pour poursuivre la construction de l’indicateur.

Toutefois, le travail entrepris a ouvert des voies qui mériteront d’être approfondies, en vue de produire un outil valide permettant d’évaluer l’impact des pratiques agricoles sur les eaux de surface. CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

ABSTRACT

Development of a risk indicator of surface water contamination by pesticides at the

little catchment scale.

Massive use of plant protection products in the modern agriculture causes water resources pollutions, which are harmful for human health and ecosystems. Thus there is a need for tools to assess risk of surface water contamination by pesticides and mitigation solutions efficiency. Most of risk indicators are applied at the plot scale, in a static way. New tools, which consider dynamic of transfer processes at the catchment scale, must be developed. The aim of this study is to elaborate a risk indicator of surface water contamination by pesticides at the little catchment scale. It will be based on modelling results to take into account both spatial and temporal aspects. The catchment of " la Fontaine du Theil ", in Brittany, is the support of this work.

First a plot scale model of pesticides fate was applied for different scenarios, depending on plot pedology, cultural and climatic conditions. Then a method was developed in order to aggregate pesticides losses and runoff at the catchment scale. Transfer coefficients are integrated to simulate the fact that plot outputs can be reduced by different mitigation elements (buffer zones, hedges, neighbour downslope fields). The first results show that pesticides losses are overestimated and water volumes underestimated compared with the observed data. In order to pursue the construction of the indicator, it is necessary to refine the modelling and the aggregation method.

Even if it was not possible to define precisely the indicator, this work has shown the direction of the researches that need to be improved to create a valid and operational tool to assess the impact of agricultural practices on water surface quality.

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SOMMAIRE

LISTES

Liste des figures ... 9

Liste des tableaux ... 9

1. Introduction ... 11

2. Synthèse bibliographique... 13

2.1 Produits phytosanitaires en agriculture ...13

2.1.1 Utilisation des produits phytosanitaires ... 13

2.1.2 Devenir des pesticides dans l’environnement ... 14

2.1.3 Risque représenté par les pesticides ... 17

2.1.4 Réglementation des pesticides... 18

2.2 Méthodes d’évaluation du risque ...19

2.2.1 Indicateurs ... 19

2.2.2 Modèles ... 21

2.2.3 Méthodes mixtes... 22

3. Présentation du sujet ... 25

3.1 Objectif et démarche...25

3.2 Présentation du bassin versant d’étude ...25

3.2.1 Description générale ... 25

3.2.2 Données disponibles ... 27

3.2.3 Logiciels SIG et SGBD ... 28

3.2.4 Diagnostic CORPEN... 28

4. Mise en œuvre d’un modèle de transfert de pesticides à la parcelle... 29

4.1 Etude de deux modèles ...29

4.1.1 Root Zone Water Quality Model (version 2) ... 29

4.1.2 Pesticide Root Zone Model (version 3) ... 29

4.2 Description de PRZM-3...30 4.2.1 Module hydraulique ... 30 4.2.2 Module érosion ... 32 4.2.3 Module pesticide ... 32 4.2.4 Module agronomie ... 34 4.3 Paramétrisation du modèle ...34 4.3.1 Données météorologiques... 34 4.3.2 Données de sol ... 35

4.3.3 Espèces végétales cultivées... 43

4.3.4 Pesticides appliqués ... 44

4.4 Scénarios de test ...45

4.4.1 Variation de l’hydromorphie ... 46

4.4.2 Variation de la pente ... 46

4.4.3 Variation de la battance ... 47

4.4.4 Analyse des flux cumulés de pesticides ruisselés... 47

5. Evaluation des pertes en pesticides à l’échelle du bassin versant ... 51

5.1 Exemples de changement d’échelle, de la parcelle au bassin versant ...51

5.1.1 Indicateur I-Phy-BVci ... 51

5.1.2 SACADEAU ... 52

5.1.3 FOOT-CRS, FOOTPRINT ... 53

5.2 Agrégation des résultats parcellaires ...55

5.2.1 Modélisation sur les parcelles types ... 55

5.2.2 Agrégation simple à l’échelle du bassin versant... 56

5.2.3 Agrégation améliorée à l’échelle du bassin versant ... 61

6. Discussion et perspectives ... 67

7. Conclusion... 69

BIBLIOGRAPHIE

ANNEXES

Annexe 1 : Limites et signification des classes de qualité du SEQ-Eau pour le bilan pesticides ... 75

Annexe 2 : Climatologie du bassin versant de la Fontaine du Theil ... 76

Annexe 3 : Bilan hydrologique 1998-2003 ... 77

Annexe 4 : Cartes de présentation du bassin versant de la Fontaine du Theil... 78

Annexe 5 : Cartes d’assolement (juin 2000 et mai 2002) ... 79

Annexe 6 : Substances actives appliquées et leurs métabolites ... 80

Annexe 7 : Périodes d’application des substances actives ... 81

Annexe 8 : Paramètres d’entrée de RZWQM-2 ... 82

Annexe 9 : Paramètres d’entrée de PRZM-3 ... 84

Annexe 10 : Résultats de l’agrégation simple ... 87

Annexe 11 : Pertes de pesticides par ruissellement pour l’année 1998-1999 (agrégation simple) ... 88

Annexe 12 : Pertes de pesticides par flux latéraux pour l’année 1998-1999 (agrégation simple)... 89

Annexe 13 : Caractérisation du trajet hydraulique de chaque parcelle... 90

Annexe 14 : Résultats de l’agrégation finale ... 93

Annexe 15 : Pertes de pesticides pour l’année 1998-1999 et 2000-2001 (agrégation finale) ... 94

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LISTES

Liste des figures

Figure 1 : Principaux marchés phytopharmaceutiques en 2005 (source UIPP) ... 13

Figure 2 : Tonnage des substances actives vendues en France de 2000 à 2007 (source UIPP)... 13

Figure 3 : Quelques éléments du paysage jouant un rôle sur le ruissellement, entre les parcelles cultivées et le milieu aquatique superficiel (d’après CORPEN, 1997) ... 16

Figure 4 : Pertes de pesticides dans l’environnement ... 17

Figure 5 : Agrégation des surfaces contributives en un arbre d’exutoire (source Tortrat, 2005)... 23

Figure 6 : Bassin versant de la Fontaine du Theil ... 26

Figure 7 : Arbre de calcul du module hydraulique dans PRZM-3 pour l’option drainage restreint ... 31

Figure 8 : Distribution des 4 types de pluies (source SCS)... 32

Figure 9 : Températures à Rennes St Jacques (données Météo France) ... 34

Figure 10 : Découpage des trois sols types ... 38

Figure 11 : Répartition des parcelles types sur le bassin versant... 42

Figure 12 : Assolement (mai 2002) ... 43

Figure 13 : Quantités totales de pesticides appliqués entre 1997 et 2003 ... 44

Figure 14 : Variation de l’hydromorphie ... 46

Figure 15 : Variation de la pente ... 47

Figure 16 : Variation de la battance ... 47

Figure 17 : Pertes de pesticides ruisselés par année pour trois parcelles types ... 48

Figure 18 : Pertes de pesticides ruisselés mesurées à l’exutoire du bassin par année ... 49

Figure 19 : Pertes de pesticides ruisselés par parcelle type pour trois années particulières ... 50

Figure 20 : Découpage de la nappe en fonction de la profondeur de son toit et pourcentage de pesticides transférés (source Tortrat, 2005)... 52

Figure 21 : Répartition choisie des dates d’application : 50 % favorable et 50% défavorable ... 57

Figure 22 : Pertes par ruissellement à l’échelle du bassin versant (agrégation simple) ... 59

Figure 23 : Pertes par flux latéraux à l’échelle du bassin versant (agrégation simple)... 60

Figure 24 : Pertes en pesticides à l’échelle du bassin versant (agrégation finale) ... 64

Figure 25 : Comparaison des volumes cumulés hebdomadaires à l’exutoire... 65

Figure 26 : Comparaison des concentrations en pesticides à l’exutoire ... 66

Figure 27 : Courbe concentration-durée-fréquence ... 68

Liste des tableaux

Tableau 2 : Avantages et inconvénients des indicateurs ... 20

Tableau 3 : Avantages et inconvénients des modèles... 22

Tableau 4 : Exemples de modèles de transfert de pesticides... 22

Tableau 5 : Comparaison entre PRZM-3 et RZWQM-2 ... 30

Tableau 6 : Nomenclature des profils (source Gourru, 1992) ... 35

Tableau 7 : Nomenclature des horizons pédologiques ... 35

Tableau 8 : Classement des sols de la Fontaine du Theil ... 36

Tableau 9 : Caractéristiques des horizons pédologiques (source Carluer, 1998) ... 38

Tableau 10 : Caractéristiques physiques et hydrauliques des trois sols types... 40

Tableau 11 : Paramètres de la formule MUSS... 41

Tableau 12 : Curve numbers ... 41

Tableau 13 : Caractéristiques des espèces cultivées ... 43

Tableau 14 : Cycle du blé... 43

Tableau 15 : Cycle du maïs... 43

Tableau 16 : Dates d’application des herbicides pour le blé... 55

Tableau 17 : Dates d’application des herbicides pour le maïs... 55

Tableau 18 : Coefficients de transfert pour le trajet hydraulique... 61

Tableau 19 : Coefficients de transfert pour une bande enherbée... 62

Tableau 20 : Coefficients de transfert pour une haie, avec ou sans talus ... 63

Tableau 21 : Coefficients de transfert des flux latéraux ... 63

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1. Introduction

Dans les années 60, la modernisation de l’agriculture et le développement de la chimie ont entraîné une utilisation massive des produits phytosanitaires afin de protéger les cultures et d’augmenter les rendements. Depuis, l’utilisation systématique de ces produits est remise en question car plusieurs rapports, notamment de l’institut français de l’environnement (IFEN), montrent une contamination généralisée des eaux souterraines et des eaux de surface par au moins une substance active utilisée comme produit phytosanitaire. Or le transfert de ces produits des parcelles agricoles vers les eaux de surface et les eaux souterraines engendre une altération de la qualité des ressources en eau, néfaste pour l’approvisionnement en eau potable et l’équilibre des écosystèmes. Actuellement se développe une prise de conscience croissante des risques que les pesticides représentent pour l’environnement et pour la santé humaine. En réponse à ces préoccupations sociales, des projets d’amélioration des pratiques agricoles se mettent en place, incités par les politiques européennes et nationales, comme le plan Ecophyto 2018. Cependant, il est nécessaire d’évaluer leurs effets pour s’assurer de leur efficacité dans la réduction des risques présentés par les pesticides.

Plusieurs démarches ont été entreprises afin de caractériser le risque de pollution par les produits phytosanitaires, depuis le développement d’indicateurs environnementaux jusqu’aux modèles de transfert. Les indicateurs sont rapides à mettre en œuvre, mais ils ne tiennent pas compte des critères spatio-temporels qui influencent fortement le devenir des pesticides après application. Les modèles sont plus complexes et nécessitent de nombreuses données d’entrée, parfois difficiles à obtenir ou à évaluer. Les méthodes mixtes combinant modélisation et élaboration d’indicateurs se développent afin de représenter les processus de transfert tout en gardant une utilisation simple. A l’échelle de la parcelle les outils d’évaluation sont nombreux mais peu existent pour le bassin versant, alors que cette échelle semble la plus appropriée pour évaluer les risques liés aux transferts des produits phytosanitaires dans les eaux. En effet, davantage de processus entrent en jeu au niveau du bassin, par rapport à l’échelle réduite de la parcelle, comme la proximité d’autres parcelles, la présence de fossés, de zones tampons (haies, bandes enherbées), qu’il convient de prendre en compte pour estimer de façon plus réaliste les apports en pesticides dans les eaux de surface.

Au sein du Cemagref, organisme public de recherche finalisée pour la gestion durable des eaux et des territoires, l’équipe Pollutions Diffuses étudie les transferts des pesticides agricoles vers les ressources en eau. Elle est ainsi chargée de mettre au point des outils permettant de quantifier le risque de contamination des eaux de surface et de développer en parallèle des solutions correctives. Cette étude est donc une première étape dans la construction d’un indicateur de risque de contamination des eaux de surface par les produits phytosanitaires à l’échelle du petit bassin versant. Celui-ci se distinguera des autres indicateurs en prenant en compte les dimensions spatiales et temporelles ainsi que le rôle des dispositifs d’atténuation sur les flux d’eau et de pesticides. Il ne sera pas aussi complexe qu’un modèle complet de devenir des pesticides, mais se rapproche plutôt des méthodes mixtes. La méthode développée sera affinée dans une thèse à venir sur le même sujet. Tout d’abord un état de l’art sur les processus de pertes en pesticides dans l’environnement et sur les différents outils d’évaluation des risques de transfert sera réalisé. Puis un modèle parcellaire de devenir des pesticides sera mis en œuvre sur plusieurs scénarios, définis en fonction de la typologie des parcelles, pour fournir des chroniques raisonnables de débits et de pertes en pesticides ruisselés et percolés. Enfin les chroniques obtenues à l’exutoire des parcelles seront agrégées en vue d’obtenir des chroniques à l’exutoire du bassin versant, tout en intégrant l’influence des éléments du paysage.

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2. Synthèse bibliographique

2.1 Produits phytosanitaires en agriculture

2.1.1 Utilisation des produits phytosanitaires

Les produits phytosanitaires sont des pesticides, utilisés par les agriculteurs afin de protéger les cultures contre les plantes adventices (les mauvaises herbes) ou les organismes nuisibles et donc augmenter les rendements. Plusieurs types de substances actives ont été développés en fonction de leur cible : les principaux sont les herbicides (contre les plantes parasites), fongicides (contre les champignons) et insecticides (contre les insectes). Il y a aussi les acaricides (contre les acariens), nématicides (contre les nématodes), rodonticides (contre les rongeurs), molluscicides (contre les limaces et les escargots), les corvicides (contre les oiseaux, en particulier les corbeaux). Les produits phytosanitaires commerciaux comportent plusieurs substances actives.

La France fait partie des pays qui utilisent le plus de produits phytosanitaires. En 2005 elle se situait au quatrième rang mondial des pays consommateurs et au premier rang européen. Dans le monde (Total : 31,2 milliards de dollars) En Europe (total : 7,17 milliards d’euros)

Figure 1 : Principaux marchés phytopharmaceutiques en 2005 (source UIPP)

La mise en œuvre de la Directive Européenne 91/414/CE a permis d’homogénéiser en Europe les contrôles et les autorisations de mise sur le marché des pesticides, en tenant compte des propriétés toxicologiques et environnementales des substances. La rehomologation des substances actives et l’obligation d’inscription sur une liste positive européenne a fait diminuer le nombre de molécules autorisées de 800 en 1990, à environ 500 en 2005 (INRA-Cemagref, 2005). Actuellement la tendance est à la baisse des quantités totales vendues en France, avec en parallèle l’apparition de nouvelles substances plus facilement dégradables et actives à moindre dose.

Figure 2 : Tonnage des substances actives vendues en France de 2000 à 2007 (source UIPP)

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Un nombre limité de cultures (céréales à paille, maïs, colza et vigne), qui occupent moins de 40 % de la SAU (Surface Agricole Utile), utilise près de 80 % des pesticides vendus en France chaque année (INRA-Cemagref, 2005).

Tableau 1 : Occupation du territoire et consommation de pesticides pour quelques cultures (données 2000, sources SCEES et UIPP)

Cultures % de la SAU

française

% de la consommation

totale de pesticides Type de produits

Céréales à paille 24 % 40 % 60 % fongicides

35 % herbicides

Maïs 7 % 10 % 75 % herbicides

Colza 4 % 9 %

Vigne 3 % 20 % 80 % fongicides

Ensemble 38 % 79 %

2.1.2 Devenir des pesticides dans l’environnement

Les produits phytosanitaires sont appliqués sur les parcelles afin de lutter contre les végétaux ou les organismes nuisibles, cependant une partie atteint effectivement sa cible et le reste est dissipé dans l’environnement par différents mécanismes.

• Dérive

Lors des épandages, il se produit des pertes non négligeables de produits sous forme de microgouttelettes emportées par le vent. Les pesticides ayant dérivé peuvent être transportés très loin de la zone d’application et contaminer ensuite les eaux de surface (cours d’eau, lacs, étangs …).

• Evaporation ou volatilisation

Le passage d’une molécule chimique de la phase liquide à la phase gazeuse est appelé évaporation ou volatilisation. Il est responsable en grande partie des pertes de pesticides, qui peuvent atteindre 90 % de la dose appliquée, sous certaines conditions (Bedos et al., 2002).

La volatilisation est caractérisée par la constante de Henry (Kh), une molécule est considérée comme volatile lorsque Kh est supérieure à 2,65×10-5.

× × × × Pvap sat M 1000 Kh =

Solubilité R T

Avec : Kh : constante de Henry (sans dimension) Pvap sat : pression de vapeur saturante (mPa) M : masse moléculaire (g/mol)

Solubilité : solubilité du pesticide dans l’eau (mg/L) R : constante des gaz parfaits (8,314)

T : température (K)

• Dégradation

Une fois épandues, les molécules chimiques se dégradent plus ou moins rapidement ; ce phénomène est caractérisé par la demi-vie (DT50) : durée nécessaire à la dissipation de 50 % de la quantité initiale d’une substance chimique. La DT50 varie fortement, selon notamment la température, le degré d’humidité, la population en micro-organismes.

La dégradation est très souvent modélisée par une fonction exponentielle telle que :

− ln 2 ×t DT50

C(t) = C(0) exp

Avec : C (t) : concentration de la molécule au temps t (mg/kg de sol)

C(0) : concentration initiale au temps 0 (mg/kg de sol)

DT50 : demi-vie (jour) CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

Il existe plusieurs voies de dégradations physico-chimiques ou biologiques : - photodégradation par les rayons ultraviolets (UV)

- oxydation / réduction abiotique

- dégradation aérobie par les micro-organismes bactériens

Les phénomènes de dégradation entraînent la production de métabolites et peuvent aller jusqu’à la minéralisation complète, si les conditions sont favorables.

• Adsorption

L’adsorption est la rétention des molécules chimiques dans le sol, elle peut être réversible ou non. Le phénomène est caractérisé par le coefficient de partage entre les phases solides et liquides du sol (Kd) ou le coefficient de partage carbone organique/eau (Koc). Plus il est élevé et plus la molécule est fortement adsorbée par le sol.

_Koc = Kd/foc_ avec foc : teneur en carbone organique

Le phénomène d’adsorption est représenté par des isothermes d’adsorption (quantité de pesticides adsorbés en fonction de la concentration en pesticides dans la solution). Le modèle de Freundlich est le plus couramment utilisé.

_Formule de Freundlich :

Cs = Kf × Ce

Avec : Cs : concentration à l’équilibre du pesticide adsorbé sur le substrat (mg/L) Ce : concentration à l’équilibre du pesticide en solution (mg/L)

Kf : coefficient de Freundlich

n : constante (souvent n = 1 et alors Kf = Kd)

• Absorption

Une fois épandues, les substances actives peuvent être absorbées par les végétaux et les organismes vivants. L’absorption des molécules chimiques par les végétaux dépend du mode d’application, elle a lieu soit au niveau des feuilles, soit au niveau des racines.

• Infiltration vers les eaux souterraines ou lessivage

Les substances actives déposées sur le sol sont susceptibles de s’infiltrer puis de percoler jusque dans les eaux souterraines. Le transfert a lieu à la fois par diffusion moléculaire des pesticides dans l’eau du sol et par l’effet de la gravité à travers des macropores ou des failles (dans ce dernier cas la vitesse de transfert est considérablement augmentée). Le volume d’eau pouvant s’infiltrer en profondeur dépend des caractéristiques du sol (texture, porosité), de la teneur en eau initiale, de l’état de l’horizon de surface (croûte de battance, couverture végétale) et de l’intensité de la pluie.

La vitesse d’infiltration est caractérisée par la conductivité hydraulique (K) exprimée en m/s. Elle représente l’aptitude d’un matériau à laisser passer un fluide à travers lui et dépend du matériau et du fluide. Un sol est considéré comme imperméable pour K inférieur à 10-9 m/s. Le phénomène d’infiltration est représenté dans les modèles mécanistes à l’aide de l’équation de Richards. Les modèles capacitifs plus simples supposent que les flux verticaux d’eau débutent dès que la teneur en eau dépasse un certain seuil.

• Ruissellement

Le ruissellement concerne la circulation à la surface du sol de pesticides dissous, en suspension ou adsorbés par les particules de sol. Deux types de ruissellement sont habituellement distingués :

- Ruissellement hortonien : lorsque l’intensité de la pluie est supérieure à la capacité d’infiltration du sol.

- Ruissellement par saturation : lorsque le sol est déjà saturé d’eau lors d’une pluie (à cause de la présence d’une nappe perchée par exemple).

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Pour calculer le ruissellement, les modèles américains ont généralement recours à la méthode empirique des curve numbers (CN), développée par le Soil Conservation Service (SCS), qui est bien adaptée au ruissellement hortonien, mais dont les paramètres nécessitent d’être adaptés au contexte français. Une autre méthode consiste à calculer le ruissellement par défaut comme la différence entre le volume d’eau précipité et infiltré. Pour mieux représenter le ruissellement, cette dernière approche peut être couplée à un modèle de flux de surface tenant compte de la pente et de la topographie.

L’excès d’eau que constitue le ruissellement s’écoule tout d’abord de manière diffuse, puis se concentre en formant progressivement un chevelu plus ou moins dense (CORPEN, 2007). Le bassin versant regroupe les surfaces drainées par le réseau hydrographique situé en amont d’un point considéré, appelé exutoire. Sur ce territoire, les espaces interstitiels non cultivés entre les parcelles et les différents aménagements anthropiques ont une influence sur les flux d’eau émis par les parcelles agricoles. Les fossés, chemins, concentrent le ruissellement et accélèrent les rejets vers la rivière, tandis que les zones végétalisées (haies, prairies, bandes enherbées) le ralentissent et dans certains cas favorisent son infiltration.

Figure 3 : Quelques éléments du paysage jouant un rôle sur le ruissellement, entre les parcelles cultivées et le milieu aquatique superficiel (d’après CORPEN, 1997)

• Ecoulement hypodermique ou de subsurface

Il s’agit de l’écoulement de pesticides dissous dans l’eau sous la surface, qui se produit lorsque la conductivité latérale du sol est supérieure à la conductivité verticale. L’écoulement de subsurface est ainsi lié à la présence d’une rupture de perméabilité du sol (horizon argileux peu perméable) ou au niveau d’une semelle de labour. Il a également lieu en présence d’un réseau de drainage artificiel.

Les pertes de pesticides par ruissellement et infiltration demeurent assez faibles au vu des quantités appliquées, quelques % en moyenne mais pouvant atteindre 20 % sous des conditions climatiques défavorables (Barriuso et al., 1996), Elles sont donc suffisantes pour entraîner des contaminations importantes des eaux de surface et des eaux souterraines et provoquer un dépassement des seuils de potabilité. Le risque de contamination des eaux de surface par les produits phytosanitaires est maximal lorsque de fortes averses se produisent peu de temps après l'application ou l'arrivée du produit au sol (INRA-Cemagref, 2005).

Marais Prairie humide Boisement rivulaire Bande enherbée Prairie Haie Forêt Mare Décanteur Obstacle Voie de circulation Ru Fossé Chemin Route Fond de vallon (talweg) CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

Les mécanismes de dégradation des pesticides sont très dépendants des conditions climatiques, et de nombreuses interactions existent entre eux ; cela rend donc difficile la quantification du risque de pollution diffuse par l’application de produits phytosanitaires.

Figure 4 : Pertes de pesticides dans l’environnement

2.1.3 Risque représenté par les pesticides • Quelques définitions

La contamination correspond à une présence anormale de toutes substances physiques, chimiques, biologiques, radiologiques, de micro-organismes, d’objets ou d’êtres vivants en un lieu donné (INRA-Cemagref, 2005).

La pollution désigne " l'introduction directe ou indirecte, par suite de l'activité humaine, de substances ou de chaleur dans l'air, l'eau ou le sol, susceptibles de porter atteinte à la santé humaine ou à la qualité des écosystèmes aquatiques ou terrestres, qui entraînent des détériorations aux biens matériels, une détérioration ou une entrave à l'agrément de l'environnement ou à d'autres utilisations légitimes de ce dernier. La contamination atteint un niveau seuil où elle produit des dommages, des déséquilibres ou des effets nocifs et interfère avec le bien-être des organismes vivants " (Directive Européenne 2000/60/CE du 23 octobre 2000).

" Selon la définition du terme pollution, la présence de substances est considérée comme polluante si elle atteint un seuil pour lequel des dommages sont susceptibles de se produire. Cette prise en compte des impacts permet d'inclure dans les pollutions la présence de substances naturelles qui ne posent pas de problèmes aux niveaux naturels de concentration, mais qui en posent aux niveaux de concentrations engendrés par l'activité humaine. Le caractère normal ou anormal de leur présence n'entre pas en ligne de compte. La définition du terme contamination fait intervenir la notion de normalité de la présence de substances dans un milieu donné. En revanche, ce terme n'intègre pas la manifestation d'effets potentiels liés à cette présence.

Cette distinction est importante dans le cas des pesticides. Ces produits sont en effet destinés à être utilisés pour débarrasser les cultures d'organismes nuisibles, et donc à être épandus sur ces cultures. Ces substances n'étant pas pour la plupart d'entre elles d'origine naturelle mais issues de la synthèse chimique, leur présence sur le sol et les végétaux des zones agricoles correspond formellement à une contamination. Il s’agit toutefois d’une contamination attendue et volontaire pour le sol et les végétaux, au contraire des milieux aquatiques, qu’ils soient de surface ou souterrains, ou des milieux atmosphériques pour lesquels la contamination est secondaire et involontaire. Cette contamination ne peut

Ruissellement Photodégradation Evaporation Adsorption/ désorption Infiltration Percolation Ecoulement de subsurface Dérive Dégradation CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

toutefois pas être assimilée à une pollution. Cette dernière ne sera effective que si l’existence d’une toxicité intrinsèque des pesticides épandus, combinée à un certain niveau de concentration et de persistance dans le milieu récepteur, produit le dépassement d’un seuil d'effets pour les organismes ou les fonctions non visés " (INRA-Cemagref, 2005). Deux types de pollution par les pesticides sont distingués :

- Les pollutions diffuses dues à des transferts de produits phytosanitaires vers les milieux aquatiques après application sur les champs. Elles sont fréquentes et peu visibles.

- Les pollutions ponctuelles se produisent lors de la manipulation ou l’application des pesticides et ont des conséquences graves sur les écosystèmes locaux. Elles sont souvent dues à des accidents (mauvais réglage du pulvérisateur, débordement au remplissage de la cuve, vidange volontaire, abandon de bidons mal vidés …). Le risque représenté par une substance active est la confrontation entre l’aléa et sa toxicité. L’aléa est la probabilité qu’une certaine quantité de matière active se retrouve dans l’eau, elle dépend de la molécule (propriétés physico-chimiques, utilisation) et de l’environnement. La toxicité est le danger intrinsèque de la molécule vis à vis de l’homme, la faune ou la flore, il varie en fonction de la quantité absorbée.

• Les impacts des pesticides

Les impacts directs sur la faune et la flore sont connus en théorie grâce aux tests toxicologiques effectués lors de l’homologation d’une substance. Sur le terrain, les effets d’une pollution diffuse sont peu visibles, mais révélés par des mesures de concentration. En général ils ne sont pas directement létaux mais ils fragilisent les populations végétales et animales (perturbation de la reproduction, plus forte vulnérabilité aux maladies et aux prédateurs...).

L’évaluation de l’impact des pesticides se fait par le suivi d’organismes particuliers appelés bioindicateurs (ex : l’abeille domestique), il s’agit d’une (ou plusieurs) espèce végétale, fongique ou animale dont la présence fournit des renseignements sur l’état écologique de l’environnement. Cependant il est difficile d’affirmer que tel contaminant est responsable des effets négatifs observés du fait de la diversité des sources de pollutions et des interactions entre polluants.

L’impact des pesticides sur la santé humaine ne peut être évalué directement mais il fait l’objet de plusieurs d’études épidémiologiques, notamment auprès des agriculteurs, qui sont les personnes les plus exposées aux pesticides. Une étude médicale (Provost et al., 2007) a ainsi conclu que le risque de tumeur cérébrale est plus important que la moyenne chez les agriculteurs et les jardiniers qui utilisent fréquemment des pesticides pour protéger leurs cultures. Les produits phytosanitaires sont également fortement suspectés de générer des affections dermatologiques, des problèmes neurologiques, des dysfonctionnements hormonaux et de favoriser le développement de cancers.

2.1.4 Réglementation des pesticides

Etant donné la toxicité de certains produits phytosanitaires et le manque d’informations précises sur leurs impacts sur la santé humaine, des seuils de concentration ont été établis par la France et par l’Union Européenne (cf. annexe 1 p 75).

- La Directive 80/778/CE relative à la qualité de l’eau potable impose pour les eaux destinées à la consommation humaine, une concentration maximale de 0,1 µg/L par matière active (à l'exception de l'aldrine, la dieldrine, l'heptachlore et de l’heptachloroépoxyde : 0,03 g/L) et de 0,5 µg/L pour l’ensemble des matières actives.

- La Directive 98/83/CE relative à la qualité des eaux brutes indique qu’une eau brute est impropre à la production d’eau potable si la concentration d’une matière active dépasse 2 µg/L ou que la concentration totale en matières actives dépasse 5 µg/L. - La Directive Cadre Eau 2000/60/CE a pour objectif de rétablir le bon état écologique

de toutes les masses d’eau en 2015, notamment de lutter contre les pollutions par les

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produits phytosanitaires. Les classes de qualité sont définies en fonction de la concentration en produits phytosanitaires.

Afin de limiter la contamination des eaux par les produits phytosanitaires, plusieurs mesures sont envisageables, l’expertise collective INRA-Cemagref de 2005 propose ainsi trois types d’actions complémentaires :

- Groupe 1 : réduire les transferts de pesticides à court terme avec notamment la mise en place de zones tampons (bandes enherbées…).

- Groupe 2 : limiter l’utilisation des pesticides en affinant les règles de décision de traitement et de dosage.

- Groupe 3 : changer radicalement les modes de cultures par le recours à des méthodes non chimiques et à la sélection d’espèces végétales plus robustes.

La réforme de la PAC en 2005 reprend des actions du groupe 1. En effet elle impose aux agriculteurs, dont les exploitations sont soumises au gel obligatoire, de respecter les bonnes conditions agricoles et environnementales (BCAE) pour recevoir des aides. Une de ces mesures prévoit la mise en place d’une surface en couvert environnemental égale à 3 % de la surface en céréales, oléoprotéagineux, lin, chanvre et gel de l’exploitation. Le long des cours d’eau, ce couvert prend obligatoirement la forme de bandes enherbées d’une largeur minimale de 5 m. Sur ces espaces, la fertilisation et les traitements phytosanitaires sont interdits.

En France, l’arrêté du 12/09/06 relatif à la mise sur le marché et à l'utilisation des produits phytosanitaires impose pour chaque produit de respecter zone non traitée (ZNT) au voisinage des points d’eau. La largeur de la ZNT est définie pour un usage d’un produit donné, elle mesure 5 m au minimum, mais peut être de 20 m, 50 m ou de plus de 100 m. Cette zone ne doit recevoir aucune application directe de pesticides mais a le droit d’être cultivée.

Plus récemment, le plan Ecophyto 2018 a été présenté en septembre 2008, il comporte des actions du groupe 2 avec deux objectifs principaux : la suppression progressive de 53 molécules jugées les plus dangereuses (dont 30 d'ici fin 2008) et la réduction de 50 % de l'usage des pesticides si possible dans moins de 10 ans. De nombreux indicateurs relatifs à l'utilisation des pesticides seront utilisés pour évaluer l’atteinte de ces objectifs. Des indicateurs socio-économiques, des indicateurs d'impact et de risque seront également développés par des centres de recherche et mis en place d’ici 2012. (Ministère de l’Agriculture et de la Pêche, 2008)

2.2 Méthodes d’évaluation du risque

Afin de caractériser le risque de pollution par les produits phytosanitaires, plusieurs démarches ont été entreprises, comme le développement d’indicateurs et de modèles de transfert. Cependant la plupart est élaborée à la parcelle et peu au niveau du bassin versant, alors que cela serait plus approprié pour évaluer les risques liés aux pertes de produits phytosanitaires vers les eaux, puisqu’il s’agit de l’échelle où sont réalisées des mesures de concentrations et de flux, ainsi que des évaluations d’impact sur les écosystèmes aquatiques. En outre, davantage d’éléments entrent en jeu sur un bassin versant par rapport à une parcelle, comme les connexions entre les parcelles et la présence d’obstacles (fossés, talus, haies). Ces éléments sont susceptibles d’entraîner une atténuation des flux et complexifient ainsi la quantification des pertes en pesticides.

2.2.1 Indicateurs

Un indicateur est une variable ou le résultat de l'agrégation de différentes variables, ayant un rôle dans le déroulement d'un phénomène. La valeur de l’indicateur est comparée à une référence pour évaluer l'écart par rapport à celle-ci. Un indicateur peut être calculé à différentes échelles (parcelle, bassin versant, région…).

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Il existe différents types d’indicateurs :

- Indicateur de pression relatif aux apports en produits phytosanitaires (ex : dose de substance active appliquée en kg/ha, pourcentage de surface traitée…)

- Indicateur d’impact défini à partir de l’observation d’espèces bioindicatrices (ex : IBGN ….). Il donne une indication sur la qualité du milieu.

- Indicateur de risque construit par le croisement entre la toxicité d’une substance et l’exposition (concentration estimée dans le milieu). Cet indicateur composite résulte de l’agrégation de plusieurs variables. La plupart des indicateurs de risque de transfert des produits phytosanitaires fait partie de ce dernier groupe.

Les indicateurs sont rapides à mettre en œuvre car ils requièrent peu de données, et se prêtent facilement à une communication vers un large public. Cependant, ils ne tiennent pas compte des critères spatio-temporels : délai entre l'application des produits phytosanitaires et le 1er événement pluvieux, connexions entre les parcelles, présence d’obstacles (fossés, bandes enherbées), alors que ceux-ci influencent fortement le devenir des pesticides après leur application.

Tableau 2 : Avantages et inconvénients des indicateurs

Avantages Inconvénients

- simplicité de mise en œuvre - besoin de peu de données

- communication vers un public large (agriculteurs, gestionnaires de l’eau…)

- simplification des phénomènes au risque de perdre des informations

- perte du lien avec les mécanismes réels - pas de prise en compte du temps et surtout du délai entre l'application des produits phytosanitaires et le 1er événement pluvieux

- peu ou pas d’explication sur les critères et seuils retenus

• Méthode CORPEN (1996)

Cette méthode a été établie par un groupe de travail du Ministère de l'Agriculture et de l'Environnement, le CORPEN (Comité d’orientation pour des pratiques agricoles respectueuses de l’environnement). Suite à une étude détaillée des voies de circulation de l’eau, du sol et des pratiques culturales, elle permet de diagnostiquer qualitativement les parcelles à risque vis à vis des transferts de produits phytosanitaires et de conseiller des mesures correctives rapides. Cette méthode, longue à mettre en œuvre, conduit à l’élaboration de cartes à l’aide d’avis d'experts et au calcul d’indicateurs simples.

• Indicateur Phytosanitaire (I-Phy)

Cet indicateur, mis au point par l'INRA en 2000, évalue à l'échelle de la parcelle l'impact des apports en produits phytosanitaires sur l'environnement (air, eau souterraine et eau de surface). Les risques sur l’environnement sont tout d’abord agrégés pour chaque substance active, puis pour les différentes substances actives utilisées lors d'un traitement.

L’indicateur I-Phy est un score compris entre 0 (risque maximal) et 10 (risque nul). La valeur recommandée est de 7, elle correspond à un risque minimum pouvant être atteint de manière réaliste en appliquant certaines recommandations.

Inconvénients de l’indicateur I-Phy :

- pas de prise en compte des événements pluvieux

- pas de prise en compte des éléments du paysage et anthropiques

L’indicateur I-Phy est calculé à l’échelle de la parcelle, il a été repris par différentes études afin de construire un indicateur à l’échelle du bassin versant. La démarche employée est de type bottom-up, elle consiste à agréger des indicateurs parcellaires pour obtenir un indicateur à l'échelle du petit bassin versant. Cela permet de prendre en compte les processus propres à cette échelle (connexion entre les parcelles, fossés, dispositifs enherbés…), ce qui est plus satisfaisant qu'une simple agrégation, mais la dynamique des interactions n’est toujours pas intégrée.

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• Indicateur I-Phy-BVci (Thiollet-Scholtus, 2004)

L’indicateur I-Phy-BVci, développé à l’échelle du bassin versant viticole, est le résultat de l’agrégation de l'indicateur I-Phy (module eau de surface), qui évalue le risque de pollution lié à chaque substance active, et d'un indice de connectivité parcellaire (Ci), qui prend en compte à la fois la position des parcelles par rapport au réseau hydrographique et les éléments du paysage susceptibles d’influer sur le ruissellement des produits phytosanitaires (zones tampons et parcelles adjacentes).

Inconvénients :

- pas de prise en compte du délai entre l'application des produits phytosanitaires et le 1er événement pluvieux

- fixation des seuils et pondération des critères arbitraires • Indicateur I-Phy modifié (Wohlfahrt, 2008)

Le module eau de surface de I-Phy a été modifié en un indicateur parcellaire I-Phyesu pour

prendre en compte de façon statistique le délai entre l'application des pesticides et la première pluie. Une perte en pesticides est calculée en fonction du ruissellement, de la disponibilité du pesticide et du taux appliqué, puis associée à un score de l’indicateur parcellaire. Le modèle PRZM a été utilisé pour fixer les valeurs seuil des scores de l’indicateur parcellaire. Pour considérer les infiltrations de pesticides au niveau de la parcelle, un indicateur de connectivité a été calculé en appliquant le modèle MHYDAS. Le score final parcellaire résulte de l’agrégation de l’indicateur parcellaire I-Phyesu avec l’indicateur de

connectivité, qui traduit le niveau de connectivité de chaque parcelle au réseau hydrographique.

Inconvénients :

- pas de prise en compte de l'influence du réseau hydrographique sur les pertes en pesticides à l'échelle du bassin versant

- pas de prise en compte des éléments du paysage (zone tampon …) pour l’instant

2.2.2 Modèles

La modélisation des transferts de pesticides à l’échelle des parcelles agricoles a commencé il y a près de 30 ans, elle se développe beaucoup aux Etats-Unis et en Europe pour l’homologation des nouvelles substances actives. De nombreux modèles ont été élaborés en vue de représenter le devenir des produits phytosanitaires dans l'environnement. Ils sont plus complexes et plus longs à mettre en œuvre que des indicateurs, car ils nécessitent de nombreux paramètres en entrée. Certains cherchent à décrire finement les phénomènes de pertes de pesticides, alors que d’autres les simplifient afin de faciliter la compréhension des résultats pour les acteurs de l'eau et de l'agriculture. Cela permet aussi de raccourcir la durée des calculs et de limiter le nombre de données en entrée.

Il existe trois types de modèles :

- Modèle mécaniste ou à base physique : il décrit l'ensemble des processus physiques par des équations mais il est très lourd à mettre en œuvre et à utiliser. - Modèle conceptuel : il traduit le fonctionnement des systèmes en utilisant des règles

empiriques calées sur des mesures et des équations simplifiées. La représentation se fait souvent par des réservoirs et des phénomènes de remplissage/vidange. - Modèle empirique : il effectue des calculs simplifiés sans aucune vision du

fonctionnement des systèmes.

Un modèle simulant les transferts de pesticides doit rendre compte des débits d'eau et des quantités de produits. Les flux d'eau sont souvent assez bien représentés, en revanche les processus de devenir des produits phytosanitaires le sont moins car ils sont complexes, dépendent de nombreux paramètres et interagissent entre eux de façon non linéaire.

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Tableau 3 : Avantages et inconvénients des modèles

Avantages Inconvénients

- représentation fiable des écoulements et des processus de pertes de pesticides - prise en compte du temps, souvent à un pas de temps journalier

- nombreuses données nécessaires - complexité de mise en œuvre

Tableau 4 : Exemples de modèles de transfert de pesticides Modèle, date de

création

Référence récente

Infiltration Ruissellement Erosion Macroporosités, flux préférentiels Topologie du bassin versant Eléments anthropiques PRZM, 1984

Carsel et al., 1998 Capacitif Curve number X

PEARL, 2000

Tiktak et al., 2000 Richards Par défaut

PELMO, 1991

Klein et al., 2000 Capacitif Curve number X

GLEAMS, 1987

Knisel et al., 2000 Capacitif Curve number X

OPUS, 1990

Ma et al., 1999 Richards

CN / équation

rationnelle X

MACRO, 1994

Jarvis et al., 1998 Richards Par défaut X

PLM, 1993

Nicholls et al., 2000 Capacitif Non X

RZWQM, 1992

Wauchope et al., 2004 Richards Oui X

SWAT, 1999

Arnold et al., 2005 Capacitif Curve number X

STREAM, 2001

Cerdan et al., 2001 Capacitif Oui X X

Dispositifs anti-érosion MHYDAS, 1998

Moussa et al., 2002 Richards Oui X X Fossés

(d’après Siimes et Kämäri, 2003)

MACRO est un modèle à base physique qui peut être appliqué à une large gamme de sol, il est le plus souvent choisi lors de l’homologation de pesticides en Europe (FOOTPRINT, 2006) En raison des nombreux paramètres nécessaires en entrée, son utilisation est très complexe et sa durée d’exécution longue. Il modélise les flux d’eau par percolation et les réseaux de drainage en considérant les macropores et les micropores. En zone non saturée, les flux d’eau sont déterminés à l’aide de l’équation de Richards. En zone saturée une approche quasi 2D permet de calculer les flux latéraux de pesticides en fonction de la hauteur de la nappe, de la conductivité à saturation et des dimensions du réseau de drainage. Cependant, le ruissellement est calculé par défaut pour évacuer le trop plein d’eau, il ne dépend ni de la pente, ni de la topographie et l’érosion n’est pas modélisée (FOCUS, 1997).

2.2.3 Méthodes mixtes

Afin de dépasser les limites de ces deux approches et d’en conserver les avantages, se développent actuellement des méthodes mixtes qui combinent modélisation et élaboration d’indicateurs. Il s’agit ainsi d’indicateurs basés sur des résultats de modélisation ou bien de modèles de transfert associés à un modèle décisionnel.

• Indicateurs basés sur des résultats de modélisation P-EMA (Brown et al., 2003)

P-EMA est le module " Pesticide " du logiciel de modélisation EMA, (Environmental Management for Agriculture), qui est utilisé pour l’agriculture au Royaume-Uni. Il calcule le risque de transfert des pesticides dans les eaux souterraines (avec MACRO) et dans les eaux de surface par la pulvérisation et les réseaux de drainage.

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Les indices de risque sont agrégés par une moyenne non pondérée, tout d’abord au niveau des groupes taxonomiques, puis au niveau des substances actives et enfin au niveau de la parcelle. Le score global de l’exploitation agricole est une note de la performance environnementale moyenne des parcelles (Hart et al., 2003).

DRIPS : Drainage Spraydrift and Runoff Input of Pesticides in Surface Waters indicator (Röpke et al., 2004)

Ce logiciel développé en Allemagne se base sur le modèle PELMO, et certaines règles de GLEAMS pour estimer les concentrations en pesticides lors de pollutions diffuses par ruissellement de surface, réseaux de drainage et pulvérisation. DRIPS est un module intégré dans le SIG ArcView et produit des résultats à l’échelle de la région sous forme de cartes de concentrations estimées. Le calcul du ruissellement est basé sur la méthode des curve numbers adaptée aux sols européens par Lutz (Lutz, 1984). Le modèle PELMO est utilisé dans DRIPS pour simuler le lessivage des pesticides jusqu’à 0,8 m de profondeur. Au-delà les substances sont supposées entrer dans un réseau de drainage (si présent) sinon continuent à percoler verticalement jusqu’à la nappe.

• Modèles associant un modèle de transfert et un modèle décisionnel SACADEAU (Tortrat, 2005 puis Trepos, 2008)

Ce modèle, élaboré à des fins de gestion et d'aide à la décision, a été mis au point sur le bassin versant du Frémeur en Bretagne (sol sur socle). Il couple un modèle hydraulique conceptuel et un modèle décisionnel.

Le modèle décisionnel permet de simuler les différentes stratégies de désherbage des agriculteurs en tenant compte des contraintes liées au traitement (climatiques et matérielles). En fonction de règles de décision prédéterminées, si les conditions sont favorables, alors le travail du sol et l’application de produits phytosanitaires sont effectués et chaque jour les différentes actions sont intégrées dans le modèle de transfert.

Le modèle hydraulique permet d’évaluer la concentration en herbicides à l'exutoire de la parcelle et du bassin versant, en simulant plusieurs processus hydrologiques : infiltration, ruissellement, écoulement de subsurface et drainage. Il est basé sur le modèle STREAM pour le ruissellement, couplé avec TOPMODEL pour les flux de subsurface et vers la nappe. La représentation spatiale des pratiques agricoles et des processus physiques de transferts sous la forme d’un arbre d’exutoires de parcelles permet de prendre en compte les liens entre les parcelles et le réseau hydrographique ainsi que la position des éléments anthropiques (fossés, haies, talus, bandes enherbées).

Figure 5 : Agrégation des surfaces contributives en un arbre d’exutoire (source Tortrat, 2005)

L’approche développée dans cette thèse est intéressante dans la mesure où elle prend en compte la dynamique des processus à l’échelle du bassin versant, mais elle est encore perfectible. Ces éléments du paysage ont seulement une influence sur les flux d’eau et non sur le devenir des pesticides. Le modèle ne considère pas les phénomènes de volatilisation, interception par la culture, érosion, ni les interactions entre les pesticides et le sol (adsorption/désorption), ce qui limite son usage aux molécules peu adsorbables et peu volatiles. Le modèle a été testé avec des applications d’atrazine sur le maïs au printemps, lorsque le niveau de la nappe est bas.

Arbre d’exutoires Graphe de parcelle

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FOOTPRINT (Projet européen FOOTPRINT, 2006-2009)

" Ce projet de recherche, cofinancé par la Commission Européenne, vise à développer trois logiciels contribuant à l'évaluation et à la réduction du risque de transfert des pesticides vers les ressources en eau : FOOT-NES, FOOT-CRS, FOOT-FS. Ceux-ci sont conçus pour opérer chacun à une échelle donnée et s'adressent ainsi à une communauté d'utilisateurs bien identifiée. Les trois logiciels sont cohérents entre eux car ils utilisent les informations issues d’une base de données contenant des résultats de modélisation pour un très grand nombre de scénarios agro-environnementaux (25 000) " (cf. site internet FOOTPRINT). Le projet doit se terminer à la fin de l’année 2009 cependant le développement de FOOT-CRS a pris beaucoup de retard.

► FOOT-FS : Cet outil est destiné aux agriculteurs et aux conseillers agricoles. Il permet d'identifier le risque de transfert de pesticides à l’échelle de la parcelle, et de fournir des recommandations pratiques afin de minimiser la pollution des eaux souterraines et de surface. Les résultats sont présentés de manière simple pour les utilisateurs sous forme de risque pour les groupes taxonomiques. L'identification des voies de transfert des pesticides se base une typologie des sols, inspirée de la démarche de diagnostic du CORPEN et du concept HOST (Royaume-Uni). Puis le système détermine les modèles à utiliser afin de prédire les concentrations dans l’environnement. Les concentrations en pesticides dans l’infiltration, le ruissellement et l’érosion sont calculées par les modèles déterministes MACRO et PRZM. La concentration des pesticides dans le ruissellement de surface et l’érosion est estimée avec PRZM, la concentration dans les eaux souterraines par réseaux de drainage, flux de subsurface et percolation profonde (> 2 m ) est calculée avec MACRO. Les deux modèles ont été utilisés de façon séparée (FOOTPRINT, 2007).

► FOOT-CRS : Cet outil est " destiné aux gestionnaires de la qualité des eaux : collectivités locales, compagnies des eaux, chambres d'agriculture, etc. Il permet d'identifier et de quantifier les voies de transfert de pesticides à l’échelle du bassin versant ou de la région, les résultats sont facilement compréhensibles : cartes et tableaux à exporter " (cf. site internet FOOTPRINT). FOOT-CRS se présente sous la forme d'une barre d’outils ajoutée dans ArcGIS. A partir des résultats de modélisation et du réseau hydrographique réel, le logiciel estime la concentration en pesticides dans les eaux de surface et les eaux souterraines à l’exutoire du bassin versant. Des dispositifs d'atténuation (zones enherbées, végétation entre les parcelles et les cours d'eau) peuvent être représentés en les entrant sur une couche ArcGIS, ils sont pris en compte pour calculer un facteur d’atténuation, mais de façon assez fruste pour l’instant. Les résultats sont présentés sous la forme de fonctions de distribution des concentrations en pesticides dans les eaux de surface et les eaux souterraines ainsi que de cartes (FOOTPRINT, 2007).

► FOOT-NES : " Cet outil permet d’évaluer le risque de contamination des eaux de surface ou des eaux souterraines à grande échelle (nationale ou même européenne). Il s'adresse notamment aux ministères des différents pays de l'Union, aux agences nationales œuvrant dans l'environnement, aux autorités d'homologation, aux décideurs nationaux et européens. FOOT-NES se présente sous la forme d'un module ajouté au logiciel SIG ArcGIS et permet une représentation spatiale du risque de contamination des eaux par les pesticides " (cf. site internet FOOTPRINT). FOOT-NES permet d’effectuer des traitements statistiques à grande échelle sur les résultats de modélisation avec MACRO et PRZM, pour produire des fonctions de distribution des concentrations en pesticides dans les eaux de surface et les eaux souterraines. Les pertes sont calculées à l’échelle de polygones préalablement définis, agrégées selon la méthode statistique choisie par l’utilisateur, puis présentées sous la forme de cartes. Il est possible de simuler des éléments du paysage " hypothétiques " susceptibles d’influer sur le devenir des pesticides, ceux-ci sont utilisés par les modèles pour calculer un facteur d’atténuation (FOOTPRINT, 2007).

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3. Présentation du sujet

3.1 Objectif et démarche

L’objectif de ce travail de fin d’études est le développement d’un indicateur de risque de contamination des eaux de surface par les produits phytosanitaires à l’échelle du petit bassin versant. Sans être aussi complexe qu’un modèle complet de devenir des pesticides, il doit prendre en compte la dimension temporelle (délai entre l’application et la 1ère pluie, qui peut varier suivant les parcelles), et la dimension spatiale (connections entre les parcelles, présence d’éléments à l’interface, proximité au réseau hydrographique). Le risque de transfert de produits phytosanitaires sera donc évalué de façon plus réaliste qu’avec un indicateur statique.

Ce stage est un travail prospectif pour une future thèse qui devra mettre au point l’indicateur de risque, en affinant la méthode d’agrégation à l’échelle du bassin versant.

L’indicateur finalisé devra comporter les propriétés suivantes :

o prévoir correctement les pertes en produits phytosanitaires, de façon au moins saisonnière

o être applicable sur plusieurs types de sites o être facile à utiliser pour les non-experts

o produire des résultats fiables et compréhensibles

Tout d’abord un modèle de transfert de phytosanitaires à l’échelle de la parcelle sera mis en œuvre pour plusieurs scénarios (combinaisons uniques d’un type de parcelle, d’un produit phytosanitaire et d’une chronique météorologique), et fournira des chroniques raisonnables de débits et de pertes en pesticides ruisselés et percolés. Une réflexion devra être engagée sur la façon dont seront prises en compte la durée entre l’application des pesticides et le 1er événement pluvieux ainsi que la répartition spatiale des cultures. Puis il faudra agréger les chroniques obtenues à l’exutoire des parcelles afin d’obtenir des chroniques à l’exutoire du bassin versant, tout en considérant les connexions entre les parcelles et la présence d’éléments du paysage (haies, bandes enherbées, fossés). L’indicateur sera élaboré à la suite de cette agrégation.

La méthode proposée devra permettre de hiérarchiser des situations à risque et de rendre compte des effets des changements de pratiques agricoles. Elle sera mise au point sur le bassin versant de la Fontaine du Theil en Ille-et-Vilaine, où depuis 1999 des mesures agri-environnementales visant à réduire les apports de pesticides et les transferts vers les eaux ont été mises en place. Ce bassin est donc particulièrement intéressant pour tester la sensibilité de la méthode à rendre effectivement compte de l’amélioration des pratiques agricoles.

3.2 Présentation du bassin versant d’étude

3.2.1 Description générale

Le bassin de la Fontaine du Theil est un petit bassin versant expérimental géré par ARVALIS-Institut du Végétal et l’UIPP (Union des Industries de la Protection des Plantes). Il a été sélectionné en 1998 afin d’évaluer l’application des nouvelles pratiques agricoles pour lutter contre les pollutions par les produits phytosanitaires à des coûts raisonnables pour les exploitants. Ce bassin a ainsi fait l’objet d’un suivi jusqu’en 2006 dans le cadre d’une action pluriannuelle " Pratiques agricoles durables et qualité des eaux " (Maillet-Mezeray et Marquet, 2007).

Le bassin versant de la Fontaine du Theil est situé en Ille-et-Vilaine à 30 km au nord de Rennes, dans la région de Combourg. Il s’étend sur trois communes : Saint-Léger-des-Prés, Marcillé-Raoul et Noyal-sous-Bazouges. Sa superficie est de 128 ha et son altitude varie de 87 m à 49 m NGF. Le bassin se caractérise par un réseau bocager encore très important

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(notamment en amont et en aval). Il est marqué par une dissymétrie Est-Ouest : les pentes du versant Est sont plus fortes (5 à 8 %) que celle du versant Ouest (< 5 %).

Le bassin versant recouvre l’amont du ruisseau de la Fontaine du Theil sur environ 2 km de long. Le ruisseau rejoint ensuite la Tamoute, affluent du Couesnon qui se jette dans la Manche au niveau de la baie du Mont Saint-Michel. Le cours d’eau a été calibré sur 75 % de son linéaire. Le réseau hydrographique comporte 5,2 km de fossés et deux étangs artificiels. Trois écosystèmes distincts sont présents sur le bassin de la Fontaine du Theil :

- Amont : écosystème bocager avec trois sources, deux petits étangs, des prairies et une friche. Il est plus humide et plus plat qu’à l’aval.

- Centre : paysage ouvert composé de grandes parcelles, très sensibles au risque de transferts de produits phytosanitaires.

- Aval : paysage semi-bocager avec des parcelles de tailles moyennes, un verger et des bois.

Figure 6 : Bassin versant de la Fontaine du Theil ETP Pluviomètre Débitmètre exutoire P2 P3 P4 P5 P6 P7 P8 P9 Débitmètre intermédiaire 500 m N Débitmètre intermédiaire Piézomètre 1

Bassin versant de la Fontaine du Theil

(Source : SINAPS Media, Rennes, 2000)

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